ADVIES VAN HET INSTITUUT VOOR NATUUR- EN BOSONDERZOEK A.2006.63
Resultaten van het onderzoek naar eventuele vervuiling van het
oppervlaktewater in de Bazelse en Rupelmondse polder
Nummer : INBO.A.2006.63
Datum : 22 - juni - 2006
Auteurs: Vandevoorde Bart
Vragen naar : Vandevoorde Bart Geadresseerde : Dhr. Ludo Hemelaer
Voorzitter Werkgroep Beheercommissie weidevogelgebied KBR
Sluisgebouw, Steenlandlaan bus 8
9130 Kallo
Datum aanvraag : 14/03/2006
1. Inleiding en doelstelling
In het voorjaar van 2006 werd door natuurvereniging Kruin visueel vervuiling vastgesteld van het oppervlaktewater in de polder van Bazel en Rupelmonde, meer bepaald ter hoogte van de Rupelmondse kreek en ter hoogte van de inlaat aan de vijver van het kasteel van Wissekerke en de aansluitende sloot in de polder van Bazel. Door Kruin werd hierover een brief geschreven aan minister Peeters. Omtrent deze problematiek werd eveneens een parlementaire vraag (nr. 102, 10/02/2006) gesteld door Dhr. Jos Stassen aan minister Peeters. Het antwoord van de minister stelde dat de zaak opnieuw zou bekeken worden indien door het INBO aan de Beheercommissie zou gemeld worden of er bijkomende verontreiniging of schade wordt vastgesteld.
In de polders van Kruibeke, Bazel en Rupelmonde worden door het INBO zowel het aantal broedende weidevogels als het grond- en oppervlaktewater gemonitord. Voornamelijk kwantitatieve data van grond- en oppervlaktewater worden verzameld. Binnen valleisystemen zijn dit namelijk de belangrijkste sturende parameters voor wat vegetatieontwikkelingen betreft. De kwaliteit van het grondwater is de laatste maal geanalyseerd in maart 2002 waarbij vooral macro-elementen zijn bepaald omwille van de vegetatie-ecologische relevantie. Voor oppervlaktewater is dit niet gebeurd. Gehaltes aan zware metalen, pesticiden, etc. in het grond- en oppervlaktewater zijn evenmin recent bepaald.
Het punt werd op de vergadering van de Werkgroep van de Beheercommissie Weidevogelgebied KBR van 14 maart ’06 geagendeerd. Gezien geen recente kwaliteitsgegevens beschikbaar zijn, werd overeengekomen dat het INBO een beperkt aantal stalen zou nemen van het oppervlaktewater om eventuele vervuiling te kunnen vaststellen. De analyseresultaten zullen getoetst worden aan de geldende wetgeving (VLAREM II) betreffende de kwaliteit van het oppervlaktewater en vergeleken worden met historische analyses. Ook de eventuele ecologische gevolgen zullen worden nagegaan op basis van literatuurgegevens.
2. Staalname
2.1 Staalnameplaatsen
Figuur 1: Locaties waar de oppervlaktewaterstalen zijn genomen in de omgeving van de Rupelmondse kreek en belendende sloten.
2.2 Staalname
De stalen werden genomen op een diepte tussen de 0 en 30 cm. Per locatie werden verschillende deelstalen genomen. Een deelstaal (min. 35 ml) werd met een injectiespuit via een hyperfilter (poriegrootte niet groter dan 0.35 µ) in een zuurbestendig polyethyleenbuisje gebracht dat aangezuurd werd tot pH = 2 met HNO3 (99.9% pro-analyse) ter analyse van
kationen. Een tweede polyethyleenbuisje (ca. 50 ml) werd volledig afgevuld, niet aangezuurd en goed afgesloten ter analyse van anionen. Ten slotte werden nog twee polyethyleenflessen (2 x 1 l) gevuld, ter bepaling van COD, BOD, Kjeldahl-N en totaal-P. Alle deelstalen werden tijdens het transport alsook voor de analyse koel en donker bewaard.
Ter plaatse werd eveneens de conductiviteit (µS/cm), pH en zuurstofgehalte (mg/l; %) opgemeten met behulp van WTW veldset 340i.
2.3 Onderzochte parameters
Standaard worden 14 hydrochemische variabelen bepaald welke toelaten het water te typeren. Naast pH en conductiviteit worden de kationen Ca2+, Mg2+, Na+, K+, Fe en NH4+ en de
anionen HCO3-, SO42-, Cl-, NO3-, NO2- en HPO42- geanalyseerd.
Het zuurstofgehalte (mg/l of % verzadiging) is de hoeveelheid zuurstof die in het water is opgelost. De zuurstof in het water is afkomstig van de atmosfeer of wordt in het water geproduceerd via fotosynthese door algen of waterplanten. Vissen en andere waterorganismen verbruiken deze zuurstof (ANONIEM 2005).
BOD (BZV) is het biological oxygen demand (biochemisch zuurstofverbruik) of de hoeveelheid zuurstof (mg O2/l) per liter verontreinigd water die micro-organsimen nodig
hebben om de afbreekbare organische stoffen af te breken (biochemische reactie). De bepaling wordt standaard uitgevoerd bij 20°C gedurende 5 dagen. COD (CZV) is het chemical oxygen demand (chemisch zuurstofverbruik) of de hoeveelheid zuurstof (mg O2/l)
die per liter verontreinigd water nodig is om de organische stoffen volledig af te breken (chemische reactie) (ANONIEM 2005).
Kjeldahl-N, uitgedrukt in mg/l is de som van de ammoniakale stikstof en de organische stikstof, afkomstig van levend en dood materiaal (ANONIEM 2005).
Basis Prati index
Eén van de biologisch meest relevante parameters van oppervlaktewater is de zuurstofhuishouding. Om deze te beoordelen wordt door de Vlaamse Milieumaatschappij (VMM) gebruik gemaakt van een index, nl. de Basis Prati index (BPI of PIO), wat een vereenvoudiging is van de Prati-index die op basis van meer parameters wordt berekend. De Basis Prati index wordt berekend met behulp van omzettingsformules op basis van drie kenmerkende parameters voor de zuurstofhuishouding, zijnde het percentage zuurstofverzadiging, het biochemisch zuurstofverbruik (BOD) en de concentratie aan ammoniakale stikstof. Gezien de BOD niet altijd bepaald wordt, wordt deze ook vaak vervangen door het chemisch zuurstofverbruik (COD). Aan de hand van de index kan een kwaliteitsklasse worden toegekend gaande van niet tot zeer zwaar verontreinigd (ANONIEM 1996, 2005; VANNEVEL & MAECKELBERGHE 1992). Om de index te berekenen wordt normaal gezien een gemiddelde berekend van verschillende stalen. Gezien voor de verschillende locaties slechts één staal beschikbaar is waarvan de nodige parameters zijn bepaald, is hier geen gemiddelde berekend!
Soms wordt er nog een klasse 6 zwaar verontreinigd (zwart) toegevoegd als de index >16.
2.4 Analysemethodes
De stalen werden geanalyseerd in het labo van het INBO. Alle kationen, met name Na+, K+, Ca2+, Mg2+ en Fe(tot), worden uit het aangezuurde deelstaal geanalyseerd met behulp van
plasma-emissie-spectrometrie (Inductively Coupled Plasma Spectroscopy (ICP-AES)).
De anionen Cl-, SO42-, NO3-, NO2-, ortho-fosfaat (eigenlijk ‘Soluble Reactive Phosphorus’) en
NH4+ worden bepaald op basis van atomaire absorptie met een 'SKALAR'-continuous flow
auto-analyser. HCO3- wordt titrimetrisch bepaald met 0.01N HCl tot een pH van 4.2
De pH, conductiviteit en het zuurstofgehalte zijn een eerste maal bepaald in het veld tijdens de staalname, met behulp van een draagbare pH- en conductiviteitsmeter WTW veldset 340i. In het labo wordt de labovariant daarvan gebruikt (voltametrisch) om de pH en conductiviteit te meten.
BOD wordt volgens de NBN-methode geanalyseerd met behulp van Winklerflessen, terwijl COD aan de hand van Hach sneltestcuvetten wordt bepaald. Kjeldahl-N en totaal-P worden eveneens met de continious flow geanalyseerd na voorafgaandelijke digestie van het staal De betrouwbaarheid van de stalen werd getest door het elektroneutraliteitspercentage (EN%) te bepalen. In een betrouwbaar staal moet de ladingsbalans namelijk neutraal zijn. Een fout tot ± 2 % is nagenoeg onvermijdelijk. Er schort wat aan de staalname of aan de analyse als de fout groter wordt dan 2 tot 10 %. Stalen waarvan het elektroneutraliteitspercentage (EN%) meer dan 10 % afwijkt, worden niet weerhouden.
Tabel 1: Overzicht van de bepaalde parameters met resp. eenheid en detectielimiet.
parameter eenheid detectielimiet parameter eenheid detectielimiet
2.5 Neerslag en hydrografie
De kwaliteit van het oppervlaktewater is sterk afhankelijk van de hoeveelheden water die worden afgevoerd. Bij hoge debieten, bijv. ten gevolge van hoge neerslaghoeveelheden, wordt de vuilvracht namelijk verdund. In dit kader worden ook de neerslaghoeveelheden (figuur 5) en oppervlaktewaterstanden (figuur 4) gegeven voor het gebied.
In figuur 3 wordt de ligging van de verschillende peilschalen weergegeven waar het niveau van het oppervlaktewater wordt ingemeten, terwijl in figuur 4 een tijdreeks wordt gegeven van de metingen (01/01/2006 tot 16/06/2006). Met pijlen wordt aangegeven wanneer de stalen zijn genomen. Tussen de twee staalnames daalde het waterniveau om vervolgens terug te stijgen. Het niveau van het oppervlaktewater in de polder is sterk gerelateerd aan neerslaghoeveelheden. De stijging voorafgaand aan de tweede staalname is daaraan te wijten (figuur 5).
Figuur 3: Situering van de peilschalen in de Bazelse en Rupelmondse polder.
0.70 0.80 0.90 1.00 1.10 1.20 1.30 01/01/06 16/01/06 31/01/06 15/02/06 02/03/06 17/03/06 01/04/06 16/04/06 01/05/06 16/05/06 31/05/06 15/06/06 mT A W KBRS002X KBRS003X KBRS005X KBRS006X KBRS007X schot
0 5 10 15 20 25 01/04 /06 08/04 /06 15/0 4/06 22/04 /06 29/0 4/06 06/05 /06 13/05 /06 20/05 /06 27/0 5/06 03/06 /06 10/06 /06 n eer sl ag ( m m )
2.6 Basismilieukwaliteitsnormen (VLAREM II)
In tabel 2 worden de basismilieukwaliteitsnormen voor oppervlaktewater weergegeven die gelden sinds 1 juli 1995 zoals bepaald door het Besluit van de Vlaamse regering van 1 juni 1995 houdende algemene en sectorale bepalingen inzake milieuhygiëne (VLAREM II).
Tabel 2: Basismilieukwaliteitsnormen voor oppervlaktewater (VLAREM II) (www.emis.vito.be). basismilieukwaliteitsnormen Parameter Norm A: absolute; G: gemiddelde; M: mediaan; t: totaal; in: individueel ALGEMENE PARAMETERS:
Geen waarneembare verontreiniging.
Temperatuur A < 25 + 3°C Opgeloste zuurstof A > 5 mg/l Zuurtegraad pH A 6,5 < pH < 8,5 Zwevende stoffen A < 50 mg/l Biochemisch zuurstofverbruik BZV520 A < 6 mg/l G < 1 mg/l (N) Ammonium A < 5 mg/l (N) Kjeldahl stikstof A < 6 mg/l (N) Ammoniak A < 0,02 mg/l (N) Nitriet+nitraat A < 10 mg/l (N) G < 0,3 mg/l (P) Totaal Fosfaat A < 1 mg/l (P)
Orthofosfaat in stromend water A < 0,30 mg/l (P)
Orthofosfaat in stilstaand water A < 0,05 mg/l(P)
3. Resultaten
3.1 Stroomrichting
Tijdens de prospectie konden twee vervuilingsbronnen worden gedetecteerd. Een eerste situeerde zich in de omgeving van de werken aan de Vliet ter hoogte van de Kleine gaanweg. Via het slotenstelsel komt het water in de nieuw aangelegde dijksloot die op enkele plaatsen in verbinding staat met de Rupelmondse kreek en met de sloot langs de Blauwe gaanweg. Via de Rupelmondse kreek stroomt het water noordwaarts, door de broekbossen en vervolgens parallel aan de Blauwe gaanweg in de richting van Kallebeekveer waar het in de Zeeschelde terecht komt (figuur 6).
De tweede vervuilingsbron situeert zich ter hoogte van de vijver van het Kasteel van Wissekerke. Het water komt daar in de polder en stroomt vervolgens parallel aan de Lange gaanweg oostwaarts. Via de Balkstaftwissel stroomt het water in de richting van Kallebeekveer waar het via de dijksloot naar de Zeeschelde stroomt (figuur 6).
3.2 Analyseresultaten
In tabel 3 worden de resultaten van de analyses weergegeven. Het elektro-neutraliteitspercentage (EN%) wijkt nooit meer dan 10 % af, bijgevolg zijn alle stalen weerhouden.
De in donkergrijs gemarkeerde cellen in tabel 3 betreffen waarden die boven de basismilieu-kwaliteitsnorm liggen. Wat de conductiviteit betreft liggen een aantal punten eveneens boven de basisnorm (in lichtgrijs gemarkeerd). Deze waarden zijn echter niet uitzonderlijk binnen het gebied en wijzen niet onmiddellijk op extra vervuiling. Voor orthofosfaat wordt bij de normering onderscheid gemaakt tussen stromend en stilstaand water. Indien de norm voor stromend en bijgevolg ook voor stilstaand water is overschreden, zijn deze in donkergrijs gemarkeerd, indien enkel de norm voor stilstaand water is overschreden zijn deze lichtgrijs gemarkeerd. Ondanks de waterafvoerende functie is de stroomsnelheid in de poldersloten zeer laag waardoor in feite de norm voor stilstaand water dient gehanteerd te worden.
In figuur 7 wordt per staalnamelocatie de waterkwaliteitsklasse weergegeven (cf. 2.3).
Tabel 3: Resultaten van de analyses van het oppervlaktewater met aanduiding (lichtgrijs, donkergrijs) van de waarden die de basismilieukwaliteitsnorm overschrijden (0 betreft waarden onder de detectielimiet; lege cellen zijn niet bepaald).
nr naam Locatie Datum pH (lab) pH (veld) cond.(25°C)(l) cond.(25°C)(v) HCO3- SO42- Cl- NO2-N NO3-N NH4+-N PO43-P Na K
pH-eenh pH-eenh µS/cm µS/cm 12mg/l 5mg/l 4mg/l 0,01mg/l 0,1mg/l 0,2mg/l 0,02 mg/l 1mg/l 1mg/l 1 KBR1 1 24/04/06 7.83 7.67 662 657 258 89.5 31.1 0 0 0 0 22.5 3.5 2 KBR2 2 24/04/06 7.77 7.48 694 689 267 82.7 41.2 0 0 0 0 29.7 8.0 3 KBR3 3 24/04/06 8.30 8.19 1073 1069 350 114.0 110.0 0.022 0.29 0 0 55.4 13.8 4 KBR4 4 24/04/06 8.02 7.69 958 949 342 118.0 55.1 0.046 7.60 0 0.06 31.2 5.2 5 KBR5 5 24/04/06 7.98 7.61 1144 1148 349 111.0 132.0 0 0.10 0 0.13 61.3 14.6 6 KBR6 6 24/04/06 7.84 7.59 1229 1224 370 127.0 134.0 0.051 0.24 2.4 0.68 68.6 11.6 7 KBR7 7 24/04/06 7.99 7.68 1254 1249 352 118.0 156.0 0 0 0 0.11 78.6 13.8 8 KBR8 8 24/04/06 8.45 8.43 1115 1099 345 113.0 124.0 0 0 0 0.02 60.4 14.2 9 KBR9 9 24/04/06 7.98 7.60 1601 1587 360 98.6 277.0 0 0 0 0.10 123.0 16.8 10 KBR10 10 24/04/06 8.14 8.17 1378 1355 353 102.0 219.0 0.056 0.58 0 0.26 90.9 15.2 11 KBR11 11 24/04/06 7.72 7.75 1034 1021 402 88.3 76.5 0 0 9.6 1.53 47.3 16.1 12 KBR12 12 24/04/06 7.83 7.92 1192 1182 279 70.5 196.0 0 0 0 0.04 87.0 16.1 13 KBR13 13 24/04/06 7.74 7.69 1039 1031 401 97.1 73.3 0 0 11.9 1.74 46.9 17.5 14 KBR14 14 24/04/06 7.78 7.67 1029 1022 388 88.9 78.9 0 0 9.9 1.38 47.9 16.5 15 KBR15 15 24/04/06 7.72 7.60 1065 1053 422 91.1 70.2 0 0 15.3 1.98 45.8 18.8 16 KBR16 11 30/05/06 7.58 7.43 783 759 290 51.6 68.0 0 0 9.3 1.83 41.3 15.7 17 KBR17 12 30/05/06 7.56 7.31 817 783 284 36.7 92.3 0 0 6.2 1.78 50.7 13.2 18 KBR18 13 30/05/06 7.61 7.56 686 657 261 53.2 46.1 0.054 1.25 9.6 1.63 30.5 15.0 19 KBR19 14 30/05/06 7.56 7.49 751 714 286 56.4 53.6 0.010 0 10.5 1.96 36.3 16.1 20 KBR20 15 30/05/06 7.71 7.43 686 645 258 55.2 45.1 0.099 0.18 10.0 1.46 29.5 14.7 21 KBR21 21 30/05/06 7.72 7.51 888 853 325 64.9 72.6 0.011 0 12.9 3.06 46.3 17.5 22 KBR22 22 30/05/06 7.58 7.13 676 636 244 26.5 70.9 0 0 4.24 1.72 40.7 17.2
nr naam Locatie Mg Ca Fe EN (%) COD Kj-N Tot-P BOD T (°C) O2 (%) O2 (mg/l) PIO COD PIO BOD Klasse
4. Bespreking
4.1 Rupelmondse kreek
Zoals reeds aangegeven heeft de bron van vervuiling zich gesitueerd in de omgeving van de werken aan de Vliet ter hoogte van de Kleine gaanweg. Hoogstwaarschijnlijk is afvalwater van de Vliet tijdens de werken in de polder geloosd. Via het slotenstelsel is het afvalwater in de nieuw aangelegde dijksloot gekomen die op enkele plaatsen in verbinding staat met de Rupelmondse kreek (figuur 6). Op het moment van de staalname vond echter geen vervuiling meer plaats. Het afvalwater werd er via een pomp rechtstreeks in de Vliet gepompt. Dat vervuild water in de dijksloot is terecht gekomen blijkt onder andere uit het verschil tussen locatie 1 en locatie 2. Locatie 1 ligt stroomopwaarts van de vervuilingsbron en kent geen vervuiling terwijl op locatie 2 een aanvaardbare vervuiling wordt vastgesteld (overschrijding COD-norm) (figuur 7). Ter hoogte van een duiker tussen de dijksloot en de Rupelmondse kreek (locatie 3) worden iets verhoogde nitriet- en nitraatgehaltes opgemeten in de kreek. Als referentie voor de Rupelmondse kreek kan locatie 8 fungeren. Toch kan de lichte zuurstofoververzadiging er wijzen op algenbloei ten gevolge van eutrofiëring (ook licht verhoogde orthofosfaat). De parallelsloot ten zuiden van de Blauwe gaanweg kent een matige verontreiniging zowel ter hoogte van het kruispunt met de Kleine gaanweg (locatie 7) als net aan de instroom in de Rupelmondse kreek (locatie 5) waar de orthofosfaatgehaltes boven de norm liggen wat kan wijzen op invloed van vervuild water. Ook de COD en/of het zuurstofgehalte is er resp. te hoog of te laag. De sloot ten noorden van de Blauwe gaanweg (locatie 6) is verontreinigd met afvalwater waarschijnlijk afkomstig van de huizen buiten de polder aan de Blauwe gaanweg. De norm is er overschreden voor orthofosfaat, COD en zuurstof. Zowel de ammoniumgehaltes als de nitriet- en nitraatwaarden zijn er eveneens te hoog. Locatie 9 is gelegen in de broekbossen en kent een te hoge waarde voor chloride, orthofosfaat en COD. Ook het zuurstofgehalte ligt net onder de norm. De sloot langs de Blauwe gaanweg (locatie 10) heeft een aanvaardbare kwaliteit.
De verhoogde orthofosfaatgehaltes die aangetroffen worden op locatie 4 tot 10 kunnen eveneens een gevolg zijn van interne eutrofiëring. Dit is een proces waarbij immobiel fosfaat terug wordt gemobiliseerd. Fosfaat wordt namelijk door ijzer in onoplosbare ijzerfosfaatcomplexen gebonden waardoor het niet opneembaar is voor planten. Verhoogde sulfaatgehaltes liggen echter aan de basis van deze mobilisatie van fosfaat, gezien deze als elektronenacceptor gaan fungeren bij de afbraak van organisch materiaal. Sulfaat wordt hierbij gereduceerd tot sulfide welke bindt met ijzer tot vorming van ijzersulfide. De onoplosbare ijzerfosfaatcomplexen worden daardoor verbroken waardoor het fosfaat terug beschikbaar wordt (LUCASSEN 2003, ROELOFS 1991).
4.2 Kasteel van Wissekerke
De bron van vervuiling situeert zich ter hoogte vijver van het kasteel van Wissekerke waar het water via een duiker de poldersloot instroomt (figuur 6). Alle locaties (11 tot 15, 21, 22) zijn er sterk verontreinigd (figuur 7).
Tijdens de eerste staalname (24/04/2006) werden de hoogste gehaltes aan ammonium en orthofosfaat gemeten ter hoogte van locatie 15, wat aan de instroom ligt. De gemeten waarden liggen er 3.1 maal hoger terwijl orthofosfaatwaarden er 6.6 tot 39.6 maal hoger liggen dan de norm. De gehaltes daalden vervolgens stroomafwaarts ten gevolge van verdunning maar overschreden nog ruimschoots de norm (1.9-2.4 maal hoger voor NH4+; 4.6-34.8 maal hoger
uitzondering van locatie 15 waar door de hogere stroomsnelheid en bijgevolg hogere beluchting, iets hogere waarden werden gemeten die echter nog onder de norm lagen. Locatie 12 kende een goede kwaliteit omdat deze stroomopwaarts gelegen is en bijgevolg niet beïnvloed was (figuur 6).
Tijdens de tweede staalname (30/05/2006) waren alle locaties sterk verontreinigd, zelfs locatie 12 en locatie 21 en 22 die in het belendende broekbos gelegen zijn. De conductiviteiten lagen tijdens deze campagne lager dan de vorige te wijten aan lagere gehaltes aan bicarbonaat, sulfaat, calcium en magnesium. Deze verlaagde conductiviteiten kunnen enkel te wijten zijn aan verdunning met neerslagwater (cf. 2.5). Toch worden nog extreem hoge waarden aan vervuilende elementen gemeten. Zowel voor ammonium (1.2-2.6 x), orthofosfaat (4.9-61.2 x), COD (1.3-2.7 x), BOD (1.3-2.9 x), Kjeldahl-N (1.2-2.5 x), totaal-P (1.95-4.6 x) als voor zuurstof (1.8-8.1 x) worden de basisnormen ruimschoots overschreden. Dergelijke hoge waarden kunnen enkel te wijten zijn door instroom van sterk vervuild en belast afvalwater.
4.3 Vergelijking met historische data
In 1985 zijn door BERVOETS et al. (1986) verspreid in de polder van Kruibeke, Bazel en Rupelmonde oppervlaktewaterstalen genomen en geanalyseerd. In tabel 4 zijn de stalen weerhouden die ongeveer in de buurt lagen van de locaties waar in 2006 ook stalen zijn genomen met aanduiding in lichtgrijs of donkergrijs indien de basismilieukwaliteitsnorm is overschreden (cf. 3.2). Globaal concludeerde BERVOETS et al. (1986) dat de meeste sloten en beken in de polder zwaar tot zeer zwaar vervuild zijn.
Tabel 4: Analyseresultaten van 1985 van het oppervlaktewater met aanduiding (lichtgrijs, donkergrijs) van de waarden die de basismilieukwaliteistnorm overschrijden (uit BERVOETS et al. 1986).
nr Datum Locatie pH EGV NH4 Na K Mg Ca Fe P BOD T O2 O2 PIO Klasse µS/cm mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l °C % mg/l 1 20/08/1985 21 1027 2.0 82.6 11.3 15.9 93.6 0.002 0.92 7.3 18.7 21 1.9 6.7 4 2 20/08/1985 22 909 23.7 56.9 19.9 10.0 72.3 0.004 3.45 12.5 18.8 21 1.9 17.2 6 3 20/08/1985 23 907 16.9 53.5 17.4 10.0 68.7 0.003 2.99 8.3 19.1 23.4 2.1 13.9 5 4 12/08/1985 34 8 960 3.9 82.1 10.6 13.6 70.8 0.113 2.53 13.5 20.4 104.8 9.2 6.9 4 5 10/09/1985 34 8.1 2200 1.2 237.4 18.8 32.6 97.1 0.142 1.50 10.3 20.7 145.5 12.7 5.3 4 6 12/08/1985 38 7.3 1251 80.5 104.1 16.3 9.9 68.7 0.425 9.72 38.0 17.2 2.1 0.2 38.1 6 7 12/08/1985 39 7.9 1107 5.8 92.0 12.8 15.3 88.0 0.009 1.48 11.0 18.8 68.6 6.2 8.2 5 8 12/08/1985 41 7.4 1147 17.1 91.9 12.0 14.9 77.1 0.023 2.65 13.5 19.2 13.4 1.2 15.7 5 9 20/08/1985 41 943 8.8 69.6 14.2 12.3 67.8 0.009 3.04 6.0 16.4 24.3 2.3 10.1 5 10 20/08/1985 46 1086 0.0 83.9 8.8 15.0 72.8 0.018 2.84 4.4 19.3 61.4 5.5 2.0 3 11 10/09/1985 46 7.6 1428 0.7 105.3 9.9 21.0 96.6 0.003 1.14 12.5 17.6 92.9 8.6 4.2 4 12 20/08/1985 47 1090 0.3 77.5 10.7 14.9 89.6 0.005 0.86 14.7 17.6 35.6 3.3 5.9 4 13 10/09/1985 47 7.4 1400 0.7 123.8 13.7 20.4 95.6 0.000 1.07 9.0 15.5 64.7 6 4.2 4
Door BERVOETS et al. (1986) zijn niet precies dezelfde parameters bepaald en ook een kwaliteitscontrole van de stalen is niet mogelijk. Om een objectieve vergelijking mogelijk te maken is de PIO op basis van BOD, %O2 en NH4+ berekend en is een kwaliteitsklasse
Tabel 5: Vergelijking van de PIO van 1985 en 2006.
Locatie Locatie PIO PIO Klasse Klasse 1985/2006
1985 2006 1985 2006 1985 2006 47 3 5.9 1.9 4 2 ++ 47 3 4.2 1.9 4 2 ++ 39 6 8.2 6.6 5 4 + 38 7 38.1 2.8 6 3 +++ 46 8 2.0 1.7 3 2 + 46 8 4.2 1.7 4 2 + 41 10 15.7 2.2 5 3 ++ 41 10 10.1 2.2 5 3 ++ 34 11 6.9 10.9 4 5 -34 11 5.3 10.9 4 5 -21 12 6.7 9.9 4 5 -22 13 17.2 10.7 6 5 + 23 14 13.9 12.9 5 5 =
4.4 Ecologische gevolgen
Vervuiling van oppervlaktewater heeft zowel een effect op het aquatisch, semi-aquatisch als het terrestrisch milieu.
De effecten van vervuiling op het aquatisch milieu zijn algemeen gekend. Indien waterplanten aanwezig zijn, zal er bij een stijging van de trofiegraad concurrentie optreden tussen algen en waterplanten waarbij de waterplanten meestal het onderspit moeten delven of hoogstens vervangen worden door drijvende soorten. Gezien er geen gebrek is aan voedingsstoffen kunnen de algen weelderig groeien waardoor het water vertroebelt en waterplanten verdwijnen ten gevolge van lichtgebrek. In uitermate sterk vervuilde waters, zoals locatie 11 tot 15, zullen enkel nog bacteriën voorkomen die via heterotrofe processen het organisch materiaal afbreken, daarbij de weinige zuurstof verbruikend en tal van toxische stoffen als ammonium en sulfides vormend. Andere organismen komen praktisch niet voor in dergelijk water (BLOEMENDAAL & ROELOFS 1988).
Ook het semi-aquatisch milieu of de oevervegetatie kan sterk te lijden hebben onder sterke vervuiling. Eutrofiëring heeft bijvoorbeeld een indirect negatief effect op Riet (Phragmites australis). Opstapeling van strooisel en ander organisch materiaal alsook de vrijstelling van toxische stoffen als sulfides, azijnzuur, etc. bij afbraak van organisch materiaal in anoxische omstandigheden is nefast voor de vitaliteit van Riet (VAN DER PUTTEN 1997).
5. Besluit
Uit de resultaten van het onderzoek blijkt duidelijk dat er sterk vervuild water wordt geloosd ter hoogte van de vijver van het kasteel van Wissekerke in de poldersloten. Volgens de criteria van de VMM is het water er sterk verontreinigd (klasse 5). Dit aangerijkt water stroomt zelfs ten dele in de broekbossen, wat de ontwikkeling van elzenbroekbossen in het toekomstig gecontroleerd overstromingsgebied hypothekeert. Bovendien zijn de broekbossen aangeduid als prioritair habitatrichtlijngebied.
Ter hoogte van de Rupelmondse kreek vond ten tijde van de staalname geen vervuiling meer plaats. In de analyseresultaten worden wel nog verhoogde concentraties van cruciale parameters (orthofosfaat, nitraat, nitriet) vastgesteld. Of deze te wijten zijn aan deze historisch vervuiling of aan interne eutrofiëring is niet éénduidig aan te tonen. Desalniettemin dient gestreefd te worden naar een serieuze reductie van deze elementen met de toekomstige inrichting voor ogen.
Vergelijking met 1985, toen de kwaliteit globaal zeer slecht was, toont aan dat de kwaliteit van het oppervlaktewater verbeterd is ter hoogte van de Rupelmondse kreek maar verslechterd is ter hoogte van het kasteel van Wissekerke. De basiskwaliteitsnormen worden op de meeste plaatsen echter nog steeds niet bereikt.
Om de toekomstige inrichting van het gebied als GOG met natuurontwikkeling niet verder te hypothekeren dienen dringend een aantal maatregelen te worden genomen, die voorkomen dat er nog afvalwater in de polder en in de broekbossen terecht komt ter hoogte van de kasteelvijver alsook in de sloot ten noorden van de Blauwe gaanweg aan de Rupelmondse kreek.
6. Referenties
ANONIEM, 1996. Waterkwaliteit 1995 – jaarverslag meetnet oppervlaktewater. Vlaamse milieumaatschappij, Erembodegem, 124 pp.
ANONIEM, 2005. Water- & waterbodemkwaliteit – Lozingen in het water – Evaluatie saneringsinfrastructuur 2004. Vlaamse Milieumaatschappij, Aalst, 87 pp.
BERVOETS, H., MEULEMAN, B., OLEFS, G., RONSE, A., VANDELANNOOTTE, A., & VERGAUWEN, E., 1986. Milieu-impakt van een gekontroleerd overstromingsgebied in de polders van Kruibeke, Bazel en Rupelmonde. Groep voor Toegepaste Ekologie, Brussel, 330 pp. + bijlagen.
LUCASSEN, E.C.H.E.T., SMOLDERS, A.J.P., & ROELOFS, J.G.M., 2005. Effects of temporary desiccation on the mobility of phosphorus and metals in sulphur-rich fens: differential responses of sediments and consequences for water table management. Wetland ecology and management 13: 135-148.
ROELOFS, J.G.M., 1991. Inlet of alkaline river water into peaty lowlands: effects on water quality and Stratiotes aloides L. stands. Aquatic Botany 39: 267-293.
STORTELDER, A.H.F., HOMMEL, P.W.F.M., & DE WAAL, R.W., 1998. Broekbossen. KNNV, Wageningen, 216 pp
